土壤作为重要的环境组成成分之一, 是保障农作物安全生产的基础, 而土壤重金属状况将直接影响农作物的品质.土壤中重金属主要来源有两种：一是源自地质背景, 主要由成土母质本身重金属含量高而导致土壤重金属富集^[1]; 二是源自人类活动, 主要是工业、农业生产和城市生活带来的污染^[2].值得注意的是, 近年来我国开展的多目标地球化学调查发现, 在滇黔桂存在一个规模巨大的以自然地质背景为主的镉地球化学异常区, 异常区内镉的平均值达1.215 mg·kg^-1[3].广西的西部和北部包含在内, 其中平果-河池地区异常强度高, 且梯度和浓集中心十分明显, 位于右江褶皱系及周围地区.众所周知, 镉(cadmium, Cd)是典型的有毒有害、人体非必须的微量元素, 是优先控制的人类致癌物和食品污染物, 也是全球性污染物之一^[4].

广西典型的喀斯特岩溶地貌使得母岩碳酸盐岩在成土过程中发生淋溶, 使得重金属易富集, 造成土壤中重金属背景偏高.水稻是广西的第一大粮食作物, 而且是易富集Cd的农作物之一^[5].与其他土地利用方式相比, 水田土壤Cd超标更容易带来健康风险.因此了解高镉异常区水田土壤中Cd含量现状显得极其重要.目前多数学者围绕以矿山开采、金属冶炼产生的废水、废渣排放等人为因素的角度对广西部分地区水田土壤中Cd含量进行调查研究^[6~9], 当然也有针对典型高背景镉地区进行土壤重金属生态风险评价研究^{[10, 11]}, 但其研究范围和调查样本量均较小.因此, 对广西高镉异常区开展大规模的水田土壤Cd含量特征调查分析及对其潜在生态风险评价成为亟需解决的问题.

本研究首先根据文献[3]中Cd的地球化学分布图进行初步筛选, 了解Cd的空间分布状况, 然后选出周边无工业污染和未受到显著的人为污染, 且由成土母质带来的高镉富集的水田集中分布区域作为研究对象, 深入了解广西高镉异常区水田土壤中Cd含量水平, 同时利用Hakanson^[12]提出的潜在生态危害指数法对水田土壤Cd的潜在生态危害进行评价, 旨在为土壤的合理利用提供重要的参考依据.

1 材料与方法 1.1 研究区背景

广西的高镉异常区主要分布在西部和北部, 课题组曾对广西西江流域农田土壤(旱地和水田)Cd含量进行详细调查研究^[13], 见图 1中蓝色区域.因此本次将调查区域设定在广西的西部、西南部和北部部分地区, 研究区及样点分布如图 1所示.所调查的区域属南亚热带和亚热带季风气候, 主要河流包括右江、左江、黑水河、刁江、柳江.研究区属较典型的喀斯特地貌, 出露地层主要为三叠系、泥盆系和石炭系, 土壤呈弱酸性或弱碱性, 主要由碳酸盐岩风化作用形成.

1.2 样品采集与前处理

初步筛查土壤样品采集于2017年4月, 共采集样品213件.根据其土地利用方式, 分成了水田土壤、自然土壤、旱地土壤, 样品数量分别为：145件、38件和30件.详细调查土壤样品采集于2017年7~11月, 共采集样品699件, 其中自然土壤48件, 水田土壤651件.根据初筛的调查结果, 并以《土壤环境质量标准》(GB 15618-2018)中农用地土壤污染风险筛选值为依据, 根据标准中水田土壤中Cd的最低标准值0.3 mg·kg^-1为基准, 按照1倍、2倍的数量关系将研究划分成高镉(>0.6 mg·kg^-1)、中隔(0.3~0.6 mg·kg^-1)、低镉(< 0.3 mg·kg^-1)区域, 同时结合地形地貌和水田分布等因素, 将详查区域缩小到田阳县、田东县、平果县、隆安县、天等县、大新县、柳城县、融安县和融水苗族自治县中的2~4个乡镇村落.采集土壤样品原则：对于自然土壤, 选择远离人类活动或受人类活动影响较小的山地、植被发育完好地方, 采用单点采集, 深度为20~30 cm; 对于农田土壤, 布点过程中综合考虑农田的规模、连片性及周围环境等因素.在初筛过程中, 水田和旱地土壤均为混合样品, 从10 m×10 m的正方形4个顶点和中心点共5个点采表层土壤(0~20 cm), 均匀混合后用四分法从中选取1kg土壤作为混合样品.在详查过程中, 根据该村落农田分布情况, 用单点采集的方式取样, 并使样品密度保持在每件2 km².

土壤样品自然风干后除去石块等杂质, 研磨、过0.149 mm筛, 储存于信封袋中, 用于理化性状分析.整个过程中无外来重金属污染.

1.3 样品分析与质量控制

土壤样品中元素含量分析采用全消解的处理方法, 采用美国环保署推荐的HNO₃-H₂O₂法^[14], 由美国PerkinElmer公司产的ELAN DRC-e型电感耦合等离子体质谱仪(ICP-MS)测定Cd含量.土壤pH值采用玻璃电极法, 水土比为2.5:1.分析过程中所用试剂均为优级纯, 实验用水均为超纯水, 所用器皿均在10%的硝酸中浸泡24 h以上.分析过程采用国家标准土壤样品(GSS-4)和空白进行质量控制, 分析样品的重复数为10%~15%, 样品回收率在90%~110%之间.

1.4 图形处理与数据处理

图形处理则采用ArcGIS 10.2绘制, 利用SPSS 19.0对原始数据进行相关统计分析.

1.5 评价方法

土壤环境质量评价中, 若以背景值作为土壤清洁与否的标注则过于严格, 因此, 夏增禄^[15]建议采用基线值作为土壤污染评价指标, 对于正态分布的数据, 土壤基线值用自然背景算术均值与2倍算术标准差之和表征; 对于对数正态分布的数据, 土壤基线值则用自然背景几何均值与几何标准差平方的乘积表征.

土壤重金属污染评价采用单项污染指数法, 单项污染指数法针对的是单一污染物, 计算公式如下：

(1)

式中, P：重金属Cd单项污染指数, C：重金属Cd含量实际值, mg·kg^-1. S：样品重金属Cd含量的限量标准值, mg·kg^-1, 以基线值作为限量标准值.当P≤1时, 无污染; 1 < P≤2时, 轻度污染; 2 < P≤3时, 中度污染; P>3时, 重度污染.

采用得到国际上广泛应用的瑞典科学家Hakanson提出的潜在生态风险指数法.该方法不仅考虑到重金属的含量, 而且将重金属的生态效应、环境效应与毒理学联系在一起, 采用具有可比的、等价属性指数分级法进行评价^[16].此方法应用范围不断拓展, 现已被广泛应用于土壤环境生态风险研究.根据该方法, 土壤中重金属Cd的潜在生态风险系数表达式为：

(2)

式中, C_n：重金属Cd相对于研究区的背景值; C_s：土壤中重金属Cd的实测浓度; T_r：重金属Cd毒性响应系数, 采用Hakanson制定的标准系数30; E_r：重金属Cd的潜在生态风险系数.

根据潜在生态风险系数可将土壤污染分级, 见表 1.

2 结果与分析 2.1 初查土壤重金属Cd含量特征

初查土壤样品中Cd含量基本统计结果见表 2.自然土壤Cd含量经对数转换后为正态分布, 因此自然土壤镉含量用几何均值来表示^[17], 为0.915 mg·kg^-1, 高于广西西江流域土壤Cd背景值0.56 mg·kg^-1[18], 是广西土壤Cd背景值0.267 mg·kg^-1[19]的3.4倍, 是我国A层土壤Cd几何均值0.074 mg·kg^-1的12倍多.水田土壤和旱地土壤Cd含量范围分别为0.107~6.833 mg·kg^-1和0.111~4.205 mg·kg^-1.两种不同类型土壤中Cd的偏度和峰度系数均较大, 表明Cd变化幅度大, 与平均值偏离较远, 而且两者的变异系数都大于1, 属于强变异, 具有较高的离散度.统计样本中, 若以《土壤环境质量标准》(GB 15618-2018)为依据, 根据农田土壤pH值的不同, 水田土壤和旱地土壤Cd的超标率分别为54.5%和73.3%.经独立样本T检验, 水田土壤、旱地土壤与自然土壤样品中Cd含量存在显著差异(P＜0.01).广西属于典型的喀斯特地貌, 土壤主要由碳酸盐系石灰岩发育而来, 加之石灰岩母质发育的土壤中Mn、Ni、Zn、Pb、As、Cd等重金属元素背景值含量通常高于其它成土母质发育的土壤^[20], 使得土壤中Cd含量均呈现出偏高的状况.

通过对抽样调查的乡镇村落的土壤Cd含量进一步统计分析, 属于柳州、柳城县和融安县土壤中Cd含量范围在0.218~10.07 mg·kg^-1; 宾阳县土壤Cd含量为0.170~0.466 mg·kg^-1; 在扶绥县、崇左县、龙州县、大新县、天等县和隆安县范围内土壤Cd范围为0.170~12.89 mg·kg^-1; 平果县、田东县、田阳县、百色、田林县和凌云县抽样区土壤Cd范围在0.026~4.266 mg·kg^-1; 都安县和河池土壤Cd含量为0.307~4.010 mg·kg^-1.同时针对不同类型土壤中Cd含量状况绘制了分级符号分布图(图 2), 并与Cd地球化学分布图对比后发现, 此次调查结果与图集中Cd含量高低值分布区具有一致性, 因此初步筛查结果可为详细调查提供可靠依据.

在图 2中, 从土壤Cd含量等级分布来看, 田阳县、田东县、平果县、宾阳县和百色市属于低镉区域, 田林县、凌云县、融安县、柳城县、和柳州市属于中隔区域, 天等县、大新县、隆安县属于高镉区域; 从土壤类型来看, 龙州县、崇左县和扶绥县主要以旱地为主, 其它县市则以水田为主.地形资料显示来看, 西部的田林县和凌云县地形主要以石林、盆地和山谷为主, 主要以种植茶叶为主, 水田分布不成规模.河池市和都安县则受采矿业影响较大.

综上所述, 以实验分析结果为基础, 结合调查区土地利用方式、交通状况、地形地貌、有无工业等因素, 最终选择田阳县、田东县、平果县、隆安县、天等县、大新县、柳城县、融安县和融水苗族自治县中的2~4个乡镇村落的水田土壤作为详细调查研究对象.

2.2 详查区土壤中Cd含量特征及污染评价

对详查中抽样的乡镇村落按照从属的县市进行划分, 对其土壤Cd含量进行统计(表 3).从偏度和峰度系数来看, 原始数据均呈右偏峰态, 同时不同类型土壤中Cd含量的变异系数较大, 而变异系数较大是由于偏高值较多引起的, 就会引起算术均值增大, 因此对于离散程度较大的数据用几何均值更有代表性^[21].

对自然土壤而言, 抽样区土壤中Cd几何均值为1.069 mg·kg^-1, 是广西西江流域土壤Cd背景值0.56 mg·kg^-1的1.9倍, 要显著高于广西土壤Cd背景值0.267 mg·kg^-1[19].以《土壤环境质量标准》(GB 15618-2018)中农用地污染风险筛选值中水田土壤Cd含量最低标准值(0.3 mg·kg^-1)为依据, 按照水田土壤Cd几何均值的大小, 将不同县市土壤Cd含量分为3个等级, 即高镉(>0.6 mg·kg^-1)、中隔(0.3~0.6 mg·kg^-1)、低镉(< 0.3 mg·kg^-1).地处西南地区的平果县、天等县、大新县、隆安县和中部的柳城县土壤中Cd含量处于较高水平, 归属于高镉区域; 位于西部的田东县、田阳县和中部的融安县则属于中隔区域; 融水县土壤Cd含量相对其它县市较低, 则划分到低镉区域.整个研究区水田土壤Cd几何均值为0.708 mg·kg^-1, 低于浙江北部的地质高背景地区土壤Cd含量(0.96 mg·kg^-1)^[10].

在自然界中, 地表岩石通过风化过程和成土过程形成了土壤, 因此同一区域内土壤中的重金属含量相对一致, 但是在抽样区部分县市自然土壤Cd含量要明显高于所在区域中水田土壤中Cd含量, 这可能是由于水田土壤常年种植农作物水稻, 水稻是易于吸附土壤中Cd, 使得水田土壤中Cd含量偏低而自然土壤Cd含量偏高; 而另外一部分县市自然土壤Cd含量要低于水田土壤Cd含量, 可能是由于在这些县市中采集的自然土壤样本量较少造成的.总体而言详查区域内水田中Cd含量总体水平较高, 表现出一定的累积趋势.

抽样区土壤pH范围4.6~8.7,整体处于酸性和弱碱性之间.若以《土壤环境质量标准》(GB 15618-2018)中农用地污染风险筛选值为评价标准, 结果见表 4.则属于高镉区域的平果县、天等县、大新县、隆安县和柳城县的水田土壤中Cd的超标率严重, 其中最严重的平果县、天等县和大新县土壤Cd超标率在95%以上, 隆安县和柳城县水田土壤Cd超标率在68%和60%左右.高镉区域土壤Cd超标严重, 可能是该区域土壤pH偏酸性造成的, 在酸性条件下, 土壤中吸收的镉离子易于发生活化迁移; 处于中隔区域的田阳县、田东县和融安县土壤Cd平均超标率在20.8%、3.9%和38.6%;融水县的土壤Cd含量处于安全线以下, 无污染样点.总体来看, 在抽样区共采集651个水田土壤样本中, 根据不同pH范围内限定值的不同, 样本中Cd的超标率达到了56.8%.可见广西高镉异常区内水田土壤中Cd超标严重, 特别是在平果县、天等县、大新县、隆安县和柳城县管辖区域内的村落, 水田土壤环境质量不容乐观, 原则上应当采取农艺调控, 替代种植水稻等措施.

然而由于成土母质对土壤Cd含量的影响, 使得调查区Cd背景值偏高, 若用《土壤环境质量标准》(GB 15618-2018)作为土壤污染的评价标准, 造成的结果是, 一些土壤重金属背景值较高的地区容易被认为是重金属超标而污染, 而一些土壤背景值较低的地区, 即使已经污染很严重, 也会被认为是无污染的.因此采用基线值进行评价更能反映不同地区的客观情况^[22].

抽样区自然土壤Cd含量原数据经对数转换后成正态分布, 因此土壤基线值为3.642 mg·kg^-1.采用单因子污染指数法计算得到不同县市区划水田土壤Cd的污染统计结果, 具体见表 5.评价结果显示, 在高镉区域的平果县、天等县、大新县和隆安县的土壤样点中Cd处于轻度污染的比例达到了3.7%、14.9%、2.6%和5.9%.这4个县市中天等县的土壤污染样点比例最高, 另外隆安县中有一个土壤样点处于中度污染; 属于中隔区域的田阳县和融安县土壤样点Cd达到轻度污染的比例分别为4.2%和1.4%;田东县、柳城县和融水县土壤样点Cd均处于无污染状态.总体来看, 抽样区共有21个土壤样点Cd处于轻度污染, 所占比例为3.2%;调查区96.8%的土壤样点Cd处于无污染状态.

相关研究结果显示, 广西农田土壤重金属Cd的超标率大于75%^[10], 同样在广西西江流域72.9%土壤样点中Cd含量超过了广西土壤背景值^[9].同处于高镉异常区的云南省和贵州省, 云南沘江沿岸农田土壤Cd的超标率为100%, 42.22%的农田处于重度污染状态^[23]; 遵义市土壤中Cd含量超标率达到了74.51%^[24].由此可见, 由自然因素造成的镉高背景区内农田土壤Cd普遍超标, 需要引起足够的重视.

综上所述, 以国家标准作为评价标准, 得到水田土壤Cd污染的程度要远高于以土壤基线值为标准的评价结果, 这也充分说明了成土母质对土壤中重金属的影响.由于成土母质对土壤中Cd含量的影响, 导致土壤中本底值偏高, 而我国现行标准中并没有针对不同地区的特定进行区别对待, 若采用统一的评价标准, 将不足以反映出研究区真实的Cd污染状况; 因此, 在考虑当地的地质地貌、成土母质等相关因素后, 采用更合理的土壤基线值进行污染评价则能够更真实地反映研究区土壤Cd的污染情况.

2.3 详查区水田土壤中Cd潜在生态风险评价

抽样调查区水田土壤中Cd潜在生态风险评价见表 6.根据潜在风险指数(E)的几何均值大小可知, 除了大新县的生态风险指数在40以上, 具有中等潜在生态风险外, 其它县市的水田土壤Cd均为低潜在生态风险, 说明大新县土壤Cd污染相对严重, 其土壤质量状况相较于其它县市不容乐观.通过进一步计算不同县市水田土壤Cd的潜在生态风险指数分级频率可以看出, 属于高镉区域的天等县、大新县和隆安县的部分水田土壤样点的生态风险指数(E)大于160, 具有高等潜在风险, 同时这3个县市中土壤样点处于中等-中高等潜在风险的比例分别达到了31.9%、55.3%、23.1%;田阳县、平果县和融安县处于低潜在生态风险的比例分别为83.3%、63.9%、62.9%;田东县和融水县水田土壤Cd完全处于低潜在生态风险(E < 40), 其土壤生态质量相对其它县市较好.整体来看, 抽样区76.3%的水田土壤样点处于低潜在生态风险范围内, 特别注意的是平果县、天等县、大新县、隆安县和融安县抽样的水田土壤样点均有较高等级的潜在风险, 因此, 由土壤Cd含量整体偏高的特殊性而可能导致的农产品水稻的安全问题需要进一步加强关注.

3 讨论 3.1 镉异常成因分析

广西属于典型喀斯特地区, 受地形地貌和成土母质等因素的影响, 该地区普遍存在高背景镉异常情况.资料显示^[25], 在区域底层构造上, 田阳县、田东县、平果县、隆安县同属于三叠系, 大新县、天等县、融水县、融安县、柳城县则介于泥盆系和石炭系.三叠系岩性主要为碳酸盐岩和陆源碎屑浊积岩, 泥盆系则以浅海台地相碳酸盐和盆地相硅质岩及陆相碎屑岩为主; 在区域断裂构造上, 详查区域的九个县市地处右江断裂带和宜山-柳城断裂带, 断裂带两侧则主要以碳酸盐岩为主.在地表岩石不断风化成土过程中, 由碳酸盐岩发育而来的土壤中Cd含量较高.何腾兵等^[26]的研究发现有碳酸盐系石灰岩发育而来的土壤中Cd含量高于其它母质发育的土壤, 表明土壤Cd含量主要受其母岩(质)的影响.李杰等^[27]的研究指出广西南宁市郊水稻种植区的土壤中Cd含量相对偏高, 这与研究区主要的岩石类型碳酸盐岩有关, Cd在碳酸盐岩中含量达到0.567 mg·kg^-1.

在详查过程中, 出现部分县市自然土壤中Cd含量明显低于水田土壤Cd含量的情况.在着重避开周边无工业污染的前提下, 那么人类农业生产活动是造成这种结果的根本原因.广西岩溶地区由于地质构造特殊、成土母质缺乏成土物质、水土流失严重以及矿物营养元素土壤存储能力弱等特点, 致使土壤营养成分含量低, 因而刺激了对化肥和农药的过分需求^[20].有研究结果表明, 农业上施肥对土壤中重金属积累产生直接影响^[28].广西化肥施用强度大, 2000~2008年, 全区农作物总播种面积由625.86万hm²下降到569.56万hm², 而化肥施用量(折纯)却由157.76万t增加到了222.58万t, 单位播种面积化肥施用量(折纯)由252kg·hm^-2增加到391 kg·hm^-2, 年均增长6.89%;农药单位面积使用量由6.62 kg·hm^-2增长到8.46 kg·hm^-2[10].在实际调查中, 一亩地需要施复合肥80kg左右.长期使用含重金属的化肥, 无疑将大大提高农田土壤重金属的累积速率和数量.另外, 过量的使用化肥还会导致土壤酸度增加, 使土壤重金属活性增强, 导致重金属更易被农作物吸收, 从而加重重金属污染的危害.综上所述, 抽样区水田土壤中Cd含量异常原因主要受到自然因素和人为因素的共同影响.

3.2 镉污染风险

通过对高镉异常区水田土壤Cd含量的调查分析, 发现水田土壤中Cd含量普遍偏高, 其中平果县、天等县、大新县、隆安县、柳城县较为突出.采用潜在生态风险指数法得到各个县市水田土壤Cd的潜在生态风险系数, 除了田东县和融水县的水田土壤Cd处于低潜在生态风险外, 其它县市水田土壤Cd均具有中等-中高等-高等潜在生态风险, 由此可推断, 高镉异常区水田土壤中重金属Cd表现出一定的累积趋势.

土壤重金属可以通过多种暴露途径被人摄取, 最常见的包括农产品食用暴露、接触暴露和无意吸食土壤暴露^[16], 其中农产品食用暴露是人体摄入Cd的主要来源.土壤中重金属可通过农作物-人体系统中累积迁移, 从而对人体健康构成严重威胁.本研究调查区域均以水稻种植为主, 而水稻易于富集Cd^[29]. 表 7为广西部分地区在分别受到自然地质高背景影响和高强度人类活动影响后土壤-水稻中Cd含量状况.

从表 7中可以看出, 无论是受自然地质高背景影响还是人类活动影响, 土壤中Cd均值都超过国家土壤重金属含量相关标准, 部分影响区水稻中Cd含量超过了我国稻米中Cd含量限定值0.2 mg·kg^-1.相关研究表明一般人群在低剂量镉环境暴露即可引起肾功能损伤、骨矿密度降低、钙排泄增加及生殖毒性^[30].本课题组前期研究发现, 广西南丹县六寨村水田土壤Cd含量范围在0.024~2.46 mg·kg^-1, 居民食用当地稻米的重金属Cd健康风险THQ值大于1, 即食用稻米存在一定的健康风险; 郑富海等^[31]对广西桂西北稻田研究后发现, 稻米的主要污染元素是Pb和Cd, 其中重金属Cd的高危商(HQ)值为0.5829;张丽娥等^[32]对广西南丹县研究发现, Cd通过水稻摄入的高危商(HQ)为2.21.稻米都存在一定的健康风险.因此应进一步开展该区域中水稻Cd含量的调查, 并开展人体健康风险评估.

另外从表 7中还可以得知, 无论是受自然地质背景影响还是人类活动影响, 土壤中Cd总含量和水稻中Cd含量并没有明显的一致性, 即土壤Cd总量高使得水稻Cd含量也高的态势.由此可知, 植物对土壤中Cd的吸收并不完全由土壤中Cd总含量决定.有研究表明, 镉在土壤中的植物有效性在很大程度上取决于镉在土壤中存在的形态^[35].换言之, 重金属总量相同, 但不同形态的比例分布不同, 便会产生不同的生物效应与环境效应.另外, 本研究中对土壤Cd的污染评价和生态风险评价都是基于土壤中Cd的总量进行评价的, 而研究表明, 土壤中重金属元素总浓度是不足以评价其毒性、有益性以及生物有效性的, 还应测定元素在特定样品中存在的形态以及其在各载体间转换规律, 才能可靠地评价重金属元素对环境和生态体系的影响^[32].

3.3 有待进一步研究内容

广西存在着高镉异常区是客观存在的事实, 此次抽样调查的土壤主要为水田土壤, 因此水田土壤的质量就决定了水稻生产的安全性.因此, 应进一步开展对该抽样调查区域中水稻Cd含量的调查, 并开展人体健康风险评估.可以从调查采样有限“点”的研究上升到对水稻产地区域范围内“面”的研究, 即结合土壤pH、SOM、CEC等理化性质, 应用多元回归分析建立稻米Cd含量的预测模型, 进而从区域层面上综合评价土壤环境质量对水稻质量的影响, 为保障农产品安全生产提供科学依据.

总体上, 高镉异常区中水田土壤中Cd含量普遍偏高, 不同县市水田土壤Cd均具有不同程度的潜在生态风险, 因此应对高镉异常区水田土壤Cd超标现象给予高度重视, 可通过改变种植方式、使用改良剂以降低土壤Cd的植物有效性, 减少土壤中Cd向农作物的迁移转化量, 从而降低土壤Cd的潜在生态风险及保证水稻的安全生产.

4 结论

(1) 初步筛选调查中, 自然土壤中Cd含量均值为0.915 mg·kg^-1, 是广西土壤Cd背景值0.267 mg·kg^-1的3.4倍.以基线值(3.841 mg·kg^-1)作为标准, 水田土壤和旱地土壤的超标率分别为2.83%和3.33%.经独立样本T检验, 农田土壤呈现出一定的镉累积状况.

(2) 详细调查区域中, 平果县、天等县、大新县、隆安县、柳城县水田土壤Cd几何均值大于0.6 mg·kg^-1, 为高镉区域; 田阳县、田东县和融安县土壤Cd几何均值介于0.3~0.6 mg·kg^-1之间, 属于中隔区域; 融水县土壤Cd含量最低, 为0.231 mg·kg^-1, 属于低镉区域.

(3) 研究区县市土壤pH介于酸性和弱碱性之间, 以《土壤环境质量标准》(GB 15618-2018)农用地土壤污染风险筛选值为依据, 9个县市中平果县、天等县、大新县、隆安县和柳城县水田土壤Cd样点超标严重.以土壤基线值为标准运用单因子污染指数评价结果显示：田东县、柳城县和融水土壤样点中Cd均为无污染状态; 田阳县、平果县、天等县、大新县、隆安县和融安县部分水田土壤Cd处于轻度-中度污染, 其中天等县和融安县水田土壤Cd污染较严重.

(4) 研究区9个县市水田土壤中Cd呈现不同程度的潜在生态风险, 田东县和融水县水田土壤Cd处于低潜在生态风险, 田阳县、平果县、柳城县和融安县水田土壤Cd表现出中-中高等潜在生态风险, 而天等县、大新县和隆安县部分水田土壤样点Cd具有高等生态风险.